礦山環境中的復雜地質生態修復效果數值模擬

孟 夢

(河南省地質礦產勘查開發局第四地質礦產調查院，鄭州 450000)

由于礦山區域礦材開采過量，生態環境遭受極大變化，受到復雜地質因素影響，這種生態破壞進一步加劇[1]。國家及地方政府不斷推出全新政策修復生態環境，以礦山環境為代表，越來越多遭受生態破壞的區域得以修復[2]。但是復雜地質條件從地質構造以及水文條件方面，給生態修復帶來較大阻力，探索效果較好的生態修復方式一直是相關研究者的重點研究方向[3-5]。無論使用何種生態修復方法，均需要驗證生態修復效果，從而進一步完善生態修復方法，為此，許多學者研究了生態修復效果的數值模擬方法：鄧志群等[6]基于點動力學，模擬土壤遷移規律，從而獲得土壤生態修復效果，該方法主要針對土壤的修復情況，研究結果及范圍仍舊需要進一步完善，以實現各類生態修復數值模擬；駱成杰等[7]提出一種水污染修復數值模擬方法，使用定量的方式，數值模擬水資源污染物遷移情況，該方法主要針對水資源污染生態修復的相關研究，針對性同樣較強，需要進一步深入研究。

本文針對整個礦山環境，研究復雜地質生態修復效果數值模擬，既考慮土體污染生態修復效果，又考慮水資源生態修復效果，由此獲得整個礦山環境的生態修復效果。

1 生態修復效果數值模擬

本文研究礦山環境中的復雜地質生態修復效果時主要從土壤生態修復與水資源生態修復兩個方面展開，詳細數值模擬過程如下：

1.1 土壤生態修復效果數值模擬

數值模擬土壤生態修復效果過程中，使用微波反應腔模型。該模型主要模擬內容為微波過程所發生的熱效應，由此分析礦山環境復雜地質生態修復效果[8-10]。該數值模擬在微波反應腔模型中開展，基于超聲波微波組合反應系統，包含放置土壤樣本的容器、微波腔體與波導。數值模擬需要劃分模型網格，本文所使用的網格為物理控制網格，為使數值模擬結果更加準確，網格元素設置過程中，從系統中選取超精細模式實現劃分，微波波長設置為1/5，同時該波長也作為極限網格尺寸，模型網格劃分結果如圖1所示。

圖1 微波反應腔模型網格劃分結果Fig.1 Meshing result of microwave reaction cavity model

在圖1中，共有176 737個網格單元，最小質量設定為0.762 5，網格劃分完成后，使用質量檢驗方法，檢查網格劃分情況，檢驗結果表明，網格劃分結果符合數值模擬網格質量需求。

主要模擬內容為土壤中電磁場分布，使用麥克斯韋方程解決電磁傳播所涉及問題，式(1)為電磁場控制方程：

(1)

式中，ε0用于描述正空介電常數，通常該常數值設定為8.96×10-12F/m；ω與?分別表示角速度與梯度；k0與μr分別表示自由空間內波數與相對磁導率；E與j分別表示電場強度與電流密度矢量。

通過式(2)描述自由空間之內波的數量：

(2)

式中，c0表示真空光速；μ0表示真空滲透率；ω表示角速度。

通過式(3)描述生態修復后土壤所吸收的微波功率密度：

P=[(σ+ωε″)E2+ωμ″H2]

(3)

式中，μ″與ε″分別用于描述磁導率與節點損耗因子；σ代表電導率。磁性部分設定時，考慮到生態修復后土壤并不是磁性材料，所以本文將磁性部分H設為0。

實際數值模擬操作時，需要簡化微波反應腔模型[11]，簡化過程如下：

1)數值模擬中所使用的經過生態修復的各個土壤樣品要保證性質相同，且質地均勻，保持恒定介電性與物理性；

2)數值模擬過程中，生態修復后的土壤樣本與空氣仍舊會發生反應，但是由于數值模擬不需要該數據，因此該反應也不需要被考慮在數值模擬過程之中[12]；

3)自然環境之中，模型所用儀器與空氣會發生摩擦產生熱量，但是本文研究中不將這種熱傳導考慮進去。

1.2 水資源生態修復效果數值模擬

1.2.1 數值模擬模型的邊界劃分

針對所研究區域的兩個水資源區域，水資源是礦山環境之中松散巖層之間的孔隙水。盡管本文所研究區域呈現較為復雜的體制條件，但是水層結構與分布呈現出較為連貫的規律，水資源分布涉及的巖層從上到下包括松散巖和風化基巖，水層分布結構呈現出顯著向異性。以水源中重金屬含量作為數值模擬對象，模擬過程中設定區域中水源流動形式為不存在均值特性的相異性穩定三維流動形式[13-15]。

該研究中數值模擬模型使用有限元法，模型構建過程中需要設定滲流場邊界與污染物運移邊界，兩種邊界的設定過程如下：

1)滲流邊界設定

(1)混合潛水蒸發排泄邊界與降水導致水源下滲到地底而形成的補給邊界，各種邊界融合之后共同組成數值模擬模型的上邊界[16-18]；

(2)隔水邊界：該邊界是交換數值模擬模型中底面與底面下伏位置的基巖之間的污水量；

(3)第一類邊界：該邊界是區域之中靠近西側的強風化層和第四系地層，依據地面徑流水位確定水頭值；

(4)第二類邊界：該邊界是區域之中靠近西側的強風化層和第四系地層，計算鉆孔觀測數據獲取水力梯度平均值，依據研究經驗，將該值設定為0.02，通過達西定律估值計算側向補給量[19-21]，區域外向區域內輸送水資源，實現地下水補給；

(5)零通量邊界：該邊界為南側和北部區域。

2)污染物運移邊界設定

(1)第一類邊界：上邊界和區域中東部與西部的全部地區都屬于第一類邊界，設定東部及西部水污染背景值分別為0.41 mg/L與900 mg/L，其中東部區域水源屬于礦山環境范圍之內，西部水源主要是地表徑流水與地下徑流水，因此兩種水源的重金屬背景值存在較大差異；

(2)零通量邊界：除第一類邊界以外的全部區域都是零通量邊界。

1.2.2 模型數值計算

本文數值模擬所用的水文地質數學模型由耦合污染物運移描述模型和水流模型(用于計算水流的模型)的運動方程組成。利用該模型系統分析了研究區水資源污染的變化，采用達西定律和水源滲流連續性方程，建立了研究區地下水和地質條件概念模型的污染物運移數學模型和空間三維非恒定流數學模型。其中，式(4)為水流數學模型表達式：

(4)

式中：礦山環境中復雜地質條件下的各個含水層水頭以及第一類邊界水頭值分別使用Hi和H1描述；Hi0用于代表流場原始條件；第二類邊界的流量值使用q1描述；每個含水層的滲透系數使用Ki描述；μ代表每個含水層給水度，其中重力給水度則是通過潛水地下水狀態獲得；(x,y,z)是空間坐標；n與ε分別表示邊界外法線方向與源匯項(通過地表徑流蒸發、降水下滲以及人工掘井開采形成)；t表示時間變量。

式(5)用于描述污染物運移數學模型：

(5)

式中：每個水層中污染物的濃度使用ci描述；N表示源匯項；每個含水層的彌散度通過Di表述；含水層中水流的速度用μi表示；東、西兩側的一類邊界污染物濃度分別描述為c2和c1，本文研究中將這兩個邊界的濃度值確定為水資源污染背景值，也就是分別為0.41 mg/L與900 mg/L；c0是污染物濃度原始條件。

1.2.3 數值模擬計算模型

水資源生態修復效果數值模擬區域需要先劃分所研究區域的地下土體與水資源層次，網格劃分結果見圖2。

圖2 水資源區域網格劃分Fig.2 Grid division of water resources area

從圖2中能夠看出，所研究區域內具有四層水層，網格單元共有761 986個節點以及1 288 619個網格單元。模型需要使用水位變化時間數據實現識別驗證。

2 數值模擬結果

2.1 研究區域概況

本文所研究區域位于我國西南地區，為錫礦山銻礦區，煤礦開采是當地主要經濟來源，20世紀開始，由于煤礦開采造成當地生態環境受到嚴重破壞。當地地形與地質條件較為復雜，丘陵與山脈相連，由于煤礦開采，山體與地下存在諸多采空區域，本文所研究的礦山環境區域地貌屬于溶蝕低山壟脊谷底，巖體組成主要為硅化巖及砂頁巖，土體由上至下分別為砂巖、細粒砂巖、泥巖、砂質砂巖以及泥巖與中砂巖，地下存在較多斷裂帶與褶皺帶。區域內整體呈現出V型溝谷發育特征，共有兩條水系，部分地表徑流靠近陡崖。

該地年降水量適中，全年降水量約為1 942 mm，降水多集中在每年6月，蒸發量較大，年蒸發量約為1 354 mm，因此整體水資源并不豐沛，且生態環境由于煤礦開采遭受嚴重破壞，山體樹木幾乎完全被砍伐殆盡，生長出大量低矮灌木與荒草，樹木缺失導致該區域存在嚴重水土流失隱患。

由于長時間煤礦開采導致破壞及污染，開采中使用的有機物、化學污染以及重金屬沉積到土壤中發生下滲和擴散，影響整個地區土壤生態環境，導致植物不能正常生長。熔化爐、礦山廢料等數以百萬計，露天堆放，雨水淋溶后產生含砷、銻廢水，對地表、地下、土壤等造成了嚴重的污染，地下水重金屬含量高達0.6～2.7 mg/L，超出國家規定的9～49倍，超出GHZBI—1999 I-Ⅲ級水的12.5～56.3倍，銻含量為1.4 mg/L，超出國家規定的306倍。部分土壤的污染情況見表1。

表1 部分土壤的污染情況Table 1 Partial soil pollution

該區域從2018年1月開始，由政府主導，積極開展生態修復，取得初步成效，針對該區域生態修復情況，開展詳細實驗。

2.2 土壤生態修復效果數值模擬結果

為驗證研究區域土壤污染的生態修復數值模擬效果，需要現場實際采集土壤樣本開展實驗。自2018年1月開始，每半年采集一次該區域土壤樣本，通過本文方法，驗證土壤生態修復效果。使用本文方法數值模擬出該區域土壤中污染物濃度隨時間推移發生的變化情況，結果見圖3。

圖3 土壤中污染物濃度變化趨勢Fig.3 Variation trend of pollutant concentration in soil

從圖3中能夠看出，有機物類污染物去除效果最快，也就是說，該區域恢復生態第一步先清除危害性最大的有機物，實現基礎環境恢復，生態修復工作開展3年以來，這種有機物污染物越來越少，截至2021年，幾乎已經將該類污染物完全去除；重金屬及化學元素污染物都是由于礦山煤炭開采工作中使用設備與輔助原料導致生態環境被污染，這部分污染物對于礦區環境中土壤的污染影響比較嚴重，因此去除效果比較緩慢，但是隨著生態修復工作的開展，盡管化學元素污染物含量仍然高于另兩種污染物的含量，但是該區域中重金屬污染以及化學元素污染均呈現出逐漸降低趨勢，也就是說，當地政府及居民長期致力于生態修復工作，取得了較為可觀的生態修復效果。

各污染物由于在土壤中沉積依舊，發生下滲情況，因此土壤不同深度中，所含污染物濃度也不同，針對三種污染物之一的有機物污染物最初研究，統計不同時間、不同深度下，有機物污染物濃度變化，由此獲取土壤生態修復情況。

分析圖4可知，不同土壤深度下，污染物清除量較低，但是隨著時間推移，各土壤深度污染物清除量均有所提升，由此可以看出，該區域土壤深處的污染物得到有效清除。

圖4 不同深度污染物濃度變化Fig.4 Changes in pollutant concentrations at different depths

通過實驗驗證數值模擬結果與實際測量結果之間的關系，同時驗證各個污染物經過一段時間生態修復后的去除量，結果見圖5。

圖5 污染物去除量變化Fig.5 Changes in the removal of pollutants

由圖5可知，各研究區域土壤中各污染物均呈現出良好的清除效果，其中有機物污染與重金屬污染清除效果較好，化學元素污染清除效果略差，主要是由于針對化學元素的清除方法較為緩慢，這一問題仍舊需要進一步研究。通過圖5可知，各污染物清除數值模擬結果與實際測量結果基本擬合，說明本文所使用的數值模擬方法具有較高的準確性。

2.3 水資源生態修復效果數值模擬結果

研究區域水資源生態修復方法為抽水結合注水的處理方式，通過有限元軟件呈現出數值模擬效果。設置該區域水資源污染修復工況為450 m3/d和650 m3/d，以重金屬濃度作為驗證生態修復情況的主要指標，三種工況下，不同生態修復時長，區域水資源生態修復效果見圖6。

從圖6中能夠看出，經過不斷努力，該研究區域水資源之中的重金屬濃度逐漸降低，說明使用該水資源去污方法能夠獲得較為良好的生態修復效果，水資源中污染物的含量逐漸降低，水資源質量逐漸上升。水資源污染時期，由于重金屬超標，水體出現富營養化，水系底部產生大量水藻，水體不能飲用以及灌溉，對當地人民生活、作業造成極大影響；從圖6可以看出，經過生態修復以后，該區域水體的重金屬有效減少，結合其它修復方式后，該地水體生態環境得到良好恢復。

為對比該研究區域水體生態修復數值模擬結果與實際測量效果，在研究區域自西向東劃定3個監測點，分別為監測點A、B、C，分別使用數值模擬與實際測量方法監測數個月以來，各監測點的重金屬濃度變化量，結果見表2。

從表2能夠看出，本文所使用的數值模擬方法與實際測量結果較為接近，由此說明本文所使用數值模擬結果較為準確。同時，從表2中還能夠看出，研究區域的生態環境經過生態修復治理之后，重金屬濃度逐漸降低，呈現出良好的生態修復效果。

圖6 水資源生態修復效果Fig.6 The effect of ecological restoration of water resources

表2 水資源生態修復對比Table 2 Comparison of water resources ecological restoration /(kg·mL-1)

3 結論

通過研究礦山環境中的復雜地質生態修復效果數值模擬?？紤]到礦山所處地質環境的特殊性，分別從土體與水體兩個方面使用數值模擬的方式探析該區域生態修復效果，采取生態治理方法之后，土體與水體中的污染物均呈現出濃度下降、污染物清除量降低的情況，且數值模擬效果與實際測量結果基本一致，說明本文方法具有較為良好的效果。